基于生命周期評價的相同食物當(dāng)量玉米與紫花苜蓿生產(chǎn)環(huán)境影響比較研究

胥剛，王進賢，林慧龍*，任繼周，陳磊，崔霞

(1.草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點實驗室，蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，甘肅 蘭州 730020； 2.甘肅省民勤縣三雷鎮(zhèn)人民政府，甘肅 民勤 733399； 3.西部環(huán)境教育部重點實驗室，蘭州大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，甘肅 蘭州 730000)

基于生命周期評價的相同食物當(dāng)量玉米與紫花苜蓿生產(chǎn)環(huán)境影響比較研究

胥剛1，王進賢2，林慧龍1*，任繼周1，陳磊1，崔霞3

(1.草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點實驗室，蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，甘肅 蘭州 730020； 2.甘肅省民勤縣三雷鎮(zhèn)人民政府，甘肅 民勤 733399； 3.西部環(huán)境教育部重點實驗室，蘭州大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，甘肅 蘭州 730000)

為了探討種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整對于我國環(huán)境的影響，本研究運用生命周期評價方法，計算了甘肅省民勤縣農(nóng)戶水平2014與2015年從農(nóng)資生產(chǎn)到農(nóng)戶入倉范圍生產(chǎn)1 kg玉米籽粒及1 kg紫花苜蓿鮮草的環(huán)境影響，并使用基于蛋白質(zhì)和熱量的計量單位——食物當(dāng)量(FEU)，比較分析了1個FEU玉米籽粒和紫花苜蓿生產(chǎn)的全生命周期環(huán)境影響差異。結(jié)果表明，生產(chǎn)1 kg玉米籽粒和1 kg紫花苜蓿鮮草全生命周期的一次性能源消耗(PED)分別為9.35和1.22 MJ，水資源消耗(WU)分別為889.33和144.37 kg，礦物和化石資源消耗(DAR)分別為0.13和0.02 kg antimony-eq，氣候變化潛值(GWP)分別為1.21和0.10 kg CO2-eq，可吸入無機物(RI)分別為4.23×10-3和1.88×10-4kg PM2.5-eq，光化學(xué)臭氧合成(POFP)分別為2.41×10-3和1.71×10-4kg NMVOC-eq，環(huán)境酸化潛值(AP)分別為8.55×10-3和8.03×10-4kg SO2-eq，淡水富營養(yǎng)化(FEP)分別為1.20和0.09 kg P-eq，生態(tài)毒性(ecotoxicity)分別為1.26×10-2和1.49×10-3CTU。1個FEU紫花苜蓿生產(chǎn)的PED、WU、DAR、GWP、RI、POFP、AP、FEP和ecotoxicity則分別為玉米籽粒的20.50%、25.43%、21.08%、12.99%、6.98%、11.15%、14.76%、12.31%和18.58%。因而考慮到苜蓿的食物-經(jīng)濟比較優(yōu)勢，目前應(yīng)給予其不少于糧食作物的種植補貼。并且如果將我國的部分玉米種植改為苜蓿種植，則是最便捷、經(jīng)濟的既能滿足我國食物結(jié)構(gòu)需求，又能減少農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的資源消耗與環(huán)境污染的措施。本研究同時也為在我國深入開展糧改飼提供了一定的立論基礎(chǔ)。

生命周期評價；玉米；苜蓿；食物當(dāng)量；草地農(nóng)業(yè)系統(tǒng)；農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)

我國“三農(nóng)”問題凸出，農(nóng)業(yè)環(huán)境尤其面臨嚴峻挑戰(zhàn)。目前我國農(nóng)業(yè)環(huán)境遭受著外源性污染和內(nèi)源性污染的雙重壓力，已成為制約農(nóng)業(yè)健康發(fā)展的約束瓶頸?；?、農(nóng)藥等農(nóng)業(yè)投入品過量使用，畜禽糞便、農(nóng)作物秸稈和農(nóng)田殘膜等農(nóng)業(yè)廢棄物不合理處置，導(dǎo)致農(nóng)業(yè)面源污染日益嚴重，加劇了土壤和水體污染風(fēng)險[1]。2015年中央一號文件首次提出要加快發(fā)展草牧業(yè)，開展糧改飼等措施，推動了我國農(nóng)業(yè)的供給側(cè)改革。研究相同功能單位的代表性糧食作物與牧草生產(chǎn)過程的環(huán)境影響差異，對于明確草地農(nóng)業(yè)的比較優(yōu)勢，探討深入農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)改革對于我國環(huán)境的影響，具有重要的現(xiàn)實指導(dǎo)意義。

農(nóng)業(yè)環(huán)境涉及的組分多、時間和空間跨度大，其系統(tǒng)評價是一個復(fù)雜的課題，目前的研究方法也比較多樣化。比較常見的方法是構(gòu)建生態(tài)功能指標，如反映農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)氣候變化潛值、生物多樣性、水體、土壤、農(nóng)業(yè)景觀等狀況的指標[2-3]，再對指標進行加權(quán)，但缺點是對指標與其權(quán)重的主觀認知差異大[4-5]。綜合來看，生命周期評價(life cycle assessment，LCA)是經(jīng)過標準化與規(guī)范化的環(huán)境評價方法[6]，結(jié)果標準易認知，并可用于相互比較。生命周期評價評估的是產(chǎn)品全生命周期內(nèi)的資源環(huán)境效率，其原理為人類的各種生產(chǎn)消費活動，在產(chǎn)品(實物或非實物或服務(wù))的生命周期過程，包括資源開采與原材料生產(chǎn)、零部件和產(chǎn)品制造、運輸與分發(fā)、使用與維護、循環(huán)再生與最終廢棄等階段，都會直接或間接地消耗自然資源或產(chǎn)生環(huán)境排放。通過清單分析與中間流回溯，可全部還原為直接來自自然的資源與直接排放到環(huán)境的環(huán)境排放物質(zhì)(基準流)。通過為人類關(guān)心環(huán)境問題而建立的環(huán)境影響模型，可以確定相關(guān)物質(zhì)及其影響效果(即特征化因子)。根據(jù)不同環(huán)境影響類型，對相關(guān)物質(zhì)進行加和，并以基于效果參數(shù)的一種基準物質(zhì)來表征最終的環(huán)境影響，從而全周期地、涵蓋各種環(huán)境影響類型地計算出某一活動或產(chǎn)品的環(huán)境影響水平。生命周期評價的優(yōu)勢在于對環(huán)境影響的評估不僅體現(xiàn)在生產(chǎn)過程，還包括原材料采集、運輸、銷售、使用、維護和最終處置整個生命周期。能夠?qū)r(nóng)產(chǎn)品從“誕生到消亡”、“從搖籃至墳?zāi)埂闭麄€生命周期過程中物質(zhì)、能源和廢棄物代謝規(guī)律及其環(huán)境壓力進行辨識、量化和評價[7-8]，因而可以避免環(huán)境影響跨時間、越空間的轉(zhuǎn)移[9]。目前其在農(nóng)業(yè)領(lǐng)域的應(yīng)用越來越廣泛，也是本研究采用的方法。

糧食作物和牧草分別選取了玉米(Zeamays)和紫花苜蓿(Medicagosativa)為具體研究對象。因玉米是中國目前主要的飼用谷物，而紫花苜蓿營養(yǎng)含量高，被譽為“牧草之王”，它們代表性強，且功用相近。比較功能單位則采用食物當(dāng)量，它是基于蛋白質(zhì)和熱量的新量綱，用以衡量不同物品用作食物的效能或潛力[10]。因而，本研究應(yīng)用生命周期評價方法，具體研究了同一區(qū)域玉米和紫花苜蓿這兩種作物生產(chǎn)全周期環(huán)境影響的主要類型與過程，并通過食物當(dāng)量加以對比，以期深入了解我國進行農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)改革的必要性和科學(xué)性。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地選取在甘肅省民勤縣，該縣地處河西走廊東北部，石羊河流域下游。地理位置為東經(jīng)101°49′41″-104°12′10″、北緯38°3′45″-39°27′37″?？h境東西長206 km，南北寬156 km，總面積1.59×104km2。民勤縣屬溫帶大陸性干旱氣候區(qū)，年均降水量為127.7 mm，年均蒸發(fā)量2623 mm，極度干旱。年均晝夜溫差15.5 ℃，年均氣溫8.3 ℃，日照時數(shù)為3073.5 h，無霜期162 d。

民勤縣屬于半農(nóng)半牧區(qū)，種植農(nóng)業(yè)類型為綠洲灌溉農(nóng)業(yè)，高山雪水為主要水源。據(jù)《2014年民勤縣國民經(jīng)濟和社會發(fā)展統(tǒng)計公報》[11]，2014年末該縣糧食種植面積 1.52×104hm2，經(jīng)濟作物種植面積 3.46×104hm2，飼草種植面積 0.17×104hm2，形成了三元種植模式。民勤縣的玉米和紫花苜蓿都有較大規(guī)模種植，且形成了較為穩(wěn)定的種植區(qū)域。在內(nèi)陸河的上游，水源較為充沛，分布有較大的玉米種植區(qū)域；在內(nèi)陸河的下游，水源相對匱乏，紫花苜蓿則種植較多。特別是在東湖鎮(zhèn)的正新村、雨圣村等地，農(nóng)戶的絕大部分農(nóng)田用于種植紫花苜蓿，且有多年歷史，種植流程及各項農(nóng)業(yè)投入已經(jīng)穩(wěn)定成熟。

1.2 生命周期評價

按照國際標準化組織(international organization for standardization，ISO)的界定，一般的生命周期評價可分為目標與范圍定義、清單分析、生命周期影響評價、結(jié)果解釋4個步驟進行。由于受主觀影響較大，生命周期評價并不強制要求進行歸一化與綜合指標計算，本研究也不涉及。

1.2.1 生命周期評價的目標與范圍定義 本研究目標是建立玉米與紫花苜蓿生產(chǎn)的生命周期模型，分析這兩種作物主要的環(huán)境影響和不同生產(chǎn)過程對各種環(huán)境影響類型的貢獻。選取1 kg玉米籽粒和1 kg紫花苜蓿鮮草作為生命周期評價的功能單位。根據(jù)研究目標，生命周期評價的系統(tǒng)邊界定義為兩種作物從原材料生產(chǎn)到出農(nóng)戶入倉的范圍，即原材料及輔料生產(chǎn)、種植、收獲、農(nóng)副處理，并包含各階段的運輸過程。系統(tǒng)邊界不包括農(nóng)舍、農(nóng)機等基礎(chǔ)設(shè)施的建設(shè)與生產(chǎn)，也不包括玉米和苜蓿的后續(xù)運輸、加工流通和使用廢棄階段。

1.2.2 清單分析及數(shù)據(jù)來源 玉米和紫花苜蓿的資源消耗及環(huán)境排放主要集中在農(nóng)資生產(chǎn)過程、種植過程、收割過程及農(nóng)副產(chǎn)品的處理幾個過程(表1)。

遵照生命周期評價原則，所有數(shù)據(jù)優(yōu)先使用實景數(shù)據(jù)。實際生產(chǎn)中的各種原材料投入、運輸距離、農(nóng)作物產(chǎn)量、秸稈焚燒比例等數(shù)據(jù)來自農(nóng)戶調(diào)研，方法為向農(nóng)戶直接發(fā)放調(diào)查問卷，主要統(tǒng)計其2014與2015年的生產(chǎn)數(shù)據(jù)。玉米調(diào)查問卷主要集中在重興鄉(xiāng)、蘇武鄉(xiāng)等地；紫花苜蓿調(diào)查問卷主要集中在東湖鎮(zhèn)，方法為隨機抽樣法，樣本數(shù)為50戶農(nóng)戶。為了克服品種差異對清單數(shù)據(jù)的影響，調(diào)研的紫花苜蓿品種為“阿爾岡金”，玉米品種主要為“先鋒32T24”，兩種作物均統(tǒng)計單作的種植模式，而非套作或間作。同時為了貼近農(nóng)戶生產(chǎn)實際，問卷選項以畝為單位，調(diào)查結(jié)束后回收統(tǒng)計，計算均值并換算為1 kg玉米籽粒或1 kg紫花苜蓿鮮草產(chǎn)出的數(shù)據(jù)。化肥、電力、燃油等大宗原材料、能源、化學(xué)品以及其上游資源開采、運輸和廢棄物處置等數(shù)據(jù)，采用由四川大學(xué)和億科環(huán)境科技有限公司聯(lián)合開發(fā)的中國生命周期參考數(shù)據(jù)庫(Chinese reference life cycle database，CLCD)，相對于國外的數(shù)據(jù)更加符合中國的生產(chǎn)現(xiàn)狀[25-26]。

1.2.3 建模 本研究采用億科環(huán)境科技有限公司的eFootprint系統(tǒng)，在線進行LCA的建模、計算與數(shù)據(jù)分析。1.2.4 特征化方案 根據(jù)目前已有的生命周期評價特征化方案及農(nóng)業(yè)環(huán)境污染狀況，選擇了9種特征化方案，分別為：一次性能源消耗(primary energy demand，PED)、水資源消耗(water use，WU)、礦物和化石資源消耗(depletion of abiotic resources，DAR)、氣候變化(global warming potential，GWP)、可吸入無機物(respiratory inorganics，RI)、光化學(xué)臭氧合成(photochemical oxidant formation potential，POFP)、環(huán)境酸化(acidification potential，AP)、淡水富營養(yǎng)化(freshwater eutrophication potential，F(xiàn)EP)及生態(tài)毒性(ecotoxicity)。

表1 清單數(shù)據(jù)及來源

a紫花苜蓿為多年生牧草，根據(jù)調(diào)查實際生產(chǎn)周期可長達8年，因而種植耕翻、底肥、農(nóng)膜等一次性投入及產(chǎn)量等數(shù)據(jù)均計算整個8年生產(chǎn)周期的均值。 Because alfalfa is perennial which can be planted for more than 8 years, the average data of field turning, base fertilizer, agricultural film and yield during 8 years is adopted.

b本研究在調(diào)研的基礎(chǔ)上，保守估算玉米秸稈的30%被用作了生物質(zhì)燃料及在田間焚燒。 At least 30% of corn straw is burned in farmland or used as firewood based on investigation.

c在玉米的種植階段，會通過光合作用直接吸收CO2，所以本研究建模時種植階段的CO2是負值，會和焚燒階段產(chǎn)生的CO2相抵消，焚燒階段產(chǎn)生的CO2不能簡單計算其環(huán)境效應(yīng)。因而在生命周期分析中，生物質(zhì)源的CO2和化石源的CO2產(chǎn)生的環(huán)境效應(yīng)和權(quán)重截然不同，這也體現(xiàn)了生命周期分析的優(yōu)勢。 Corn captures CO2by the process of photosynthesis at planting, so in the LCA modeling, value of CO2is negative which offsets the CO2emission from straw burning. For this reason, environmental impacts of CO2from biomass is very different compared to CO2from fossil. It is also the advantage of LCA method.

1.3 食物當(dāng)量

同時為了玉米籽粒和紫花苜蓿之間的比較，引入食物當(dāng)量(food equivalent unit, FEU)量綱。食物當(dāng)量用以衡量一切可以作為食物的物質(zhì)的食用價值，其理念為熱量和蛋白質(zhì)是食物最重要的兩個成分，食物當(dāng)量即為這兩部分之和，在標準食部和標準水分含量條件下，食物的FEU計算方法如下：

FEU=H×CH+P×CP

式中：H、P分別為100 g食物中的熱量和蛋白質(zhì)含量;CH、CP分別為熱量系數(shù)(coefficient of heat, CH)和蛋白質(zhì)系數(shù)(coefficient of protein, CP)[10]。經(jīng)過計算，最終確定玉米籽粒的食物當(dāng)量為1.1，紫花苜蓿的食物當(dāng)量為0.7。

2 結(jié)果與分析

2.1 1 kg玉米籽粒生產(chǎn)的生命周期環(huán)境影響

1 kg玉米籽粒生產(chǎn)的生命周期環(huán)境影響如表2所示。從生產(chǎn)過程對各環(huán)境影響類型的貢獻率來看，玉米種植所需的各項農(nóng)資生產(chǎn)對玉米籽粒整個生產(chǎn)生命周期的環(huán)境酸化潛值具有決定性影響，占比60.87%。各項農(nóng)資中，又以(NH4)2HPO4生產(chǎn)產(chǎn)生的環(huán)境酸化潛值效應(yīng)比重較大，占到所有農(nóng)資的44.21%；農(nóng)資生產(chǎn)還對玉米籽粒生產(chǎn)生命周期的生態(tài)毒性具有決定性影響，占比81.47%。其中又以鉀肥生產(chǎn)的影響最大，占所有農(nóng)資的43.83%。

種植過程對于玉米籽粒整個生產(chǎn)生命周期5個方面指標具有較為決定性的環(huán)境影響，種植過程中又以灌溉產(chǎn)生的環(huán)境影響最為顯著。種植占玉米籽粒生產(chǎn)全生命周期氣候變化潛值的44.64%，灌溉又占種植過程的68.24%；種植占淡水富營養(yǎng)化的42.43%，灌溉又占種植過程的67.70%；種植占水資源消耗的98.28%，灌溉又占種植過程的99.996%；種植占礦物和化石資源消耗的52.27%，灌溉又占種植過程的91.87%；種植占一次性能源消耗的54.37%，灌溉又占種植過程的94.65%。

農(nóng)副處理過程則對于玉米籽粒生產(chǎn)全生命周期的可吸入無機物和光化學(xué)臭氧合成有決定性影響，分別占68.17%和65.32%，均來自于秸稈燃燒的排放，占比分別為99.98%和100%。

2.2 1 kg紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)的生命周期環(huán)境影響

1 kg紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)的生命周期環(huán)境影響如表3所示。從生產(chǎn)過程對各環(huán)境影響類型的貢獻率來看，紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)中投入的各項農(nóng)資，只對生態(tài)毒性具有決定性影響，占比57.26%。其中復(fù)合肥的生產(chǎn)占主要比例，為68.90%。

種植過程對于紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)全生命周期7個方面指標具有較為決定性的環(huán)境影響，種植過程中也是灌溉產(chǎn)生的環(huán)境影響最為顯著。種植過程占紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)全生命周期氣候變化潛值的69.36%，灌溉又占種植過程的86.74%；種植占可吸入無機物的50.76%，灌溉又占種植過程的97.45%；種植占環(huán)境酸化潛值的40.34%，灌溉又占種植過程的97.39%；種植占淡水富營養(yǎng)化的69.55%，灌溉又占種植過程的86.40%；種植占水資源消耗的99.48%，灌溉又占種植過程的99.999%；種植占礦物和化石資源消耗的59.84%，灌溉又占種植過程的98.37%；種植占一次性能源消耗的65.68%，灌溉又占種植過程的98.95%。

而收割過程對于光化學(xué)臭氧合成具有決定性影響，占比62.38%。其中收割機械的現(xiàn)場排放占比為84.70%。

2.3 1個食物當(dāng)量的玉米與苜蓿生產(chǎn)環(huán)境影響對比

通過食物當(dāng)量的相對值，計算了1個食物當(dāng)量的玉米籽粒和1個食物當(dāng)量的紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)全生命周期的環(huán)境影響，并加以比較(圖1)。結(jié)果表明，紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)的全生命周期資源消耗與環(huán)境影響具有壓倒性優(yōu)勢。1個食物當(dāng)量紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)的一次性能源消耗、水資源消耗、礦物和化石資源消耗、氣候變化潛值、可吸入無機物、光化學(xué)臭氧合成、環(huán)境酸化潛值、淡水富營養(yǎng)化和生態(tài)毒性數(shù)值分別僅為玉米籽粒的20.43%、25.49%、21.17%、13.08%、6.99%、11.12%、14.74%、12.33%和18.51%。相對玉米籽粒而言，生產(chǎn)紫花苜蓿鮮草具有更小的環(huán)境影響負荷。

圖1 1個食物當(dāng)量的玉米籽粒與紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)全生命周期環(huán)境影響對比Fig.1 Life cycle environmental impacts difference of 1 FEU corn and alfalfa A:玉米總數(shù)值 Total value of corn；B:玉米農(nóng)資生產(chǎn) Raw materials of corn；C:玉米種植Cultivating of corn;D:玉米收割 Harvesting of corn；E:玉米副產(chǎn)處理 Disposing of corn byproduct；F:紫花苜?？倲?shù)值 Total value of alfalfa；G:紫花苜蓿農(nóng)資生產(chǎn) Raw materials of alfalfa；H:紫花苜蓿種植 Cultivating of alfalfa；I:紫花苜蓿收割Harvesting of alfalfa.

3 討論

3.1 苜蓿的食物-環(huán)境比較優(yōu)勢與政策導(dǎo)向

本研究發(fā)現(xiàn)紫花苜蓿生產(chǎn)的環(huán)境影響要明顯小于玉米籽粒生產(chǎn)，這主要得益于紫花苜蓿種植過程中的各項投入與生產(chǎn)操作，要遠遠少于玉米。雖然目前尚未有基于環(huán)境分析的相同研究，但苜蓿種植的投入情況在對其的農(nóng)業(yè)經(jīng)濟調(diào)查中已有相關(guān)數(shù)據(jù)，本研究與此較為一致。如石自忠等[27]對寧夏、山西、新疆、山東和內(nèi)蒙古5省(區(qū))的農(nóng)戶調(diào)查結(jié)果表明，苜蓿生產(chǎn)的種子、肥料、水電等要素投入要遠遠低于小麥(Triticumaestivum)、玉米和馬鈴薯(Solanumtuberosum)等農(nóng)作物。劉會芳等[28]對甘肅5個樣本縣的調(diào)查也有類似的結(jié)果。但機械投入情況各研究稍有出入，本研究與石自忠等[27]的調(diào)查結(jié)果更為接近，即苜蓿的機械投入與糧食作物相差不大。主要原因為本研究區(qū)域地處地勢平坦的河西走廊地區(qū)，苜蓿生產(chǎn)機械化程度已較高，且苜蓿為營養(yǎng)體生產(chǎn)，需要多次刈割與運輸。

本研究嘗試提出的基于單位食物當(dāng)量的環(huán)境影響，是兼顧了食物—環(huán)境兩方面的指標，相當(dāng)于工業(yè)領(lǐng)域“單位GDP碳排放”或“單位GDP能耗”的指標。因而苜蓿相對于玉米，在滿足既有功用需求條件下，擁有更好的環(huán)境效應(yīng)，符合國家節(jié)能減排、建設(shè)生態(tài)文明的戰(zhàn)略方向。但目前農(nóng)戶種植苜蓿意愿完全取決于市場價格導(dǎo)向，沒有像小麥、玉米一樣獲得種植、農(nóng)資綜合直補和良種、農(nóng)機具購置補貼，缺乏支持與保護政策[29]。實際上，由于草畜市場的波動，苜蓿種植的經(jīng)濟效益對于處于高投入高補貼的糧食作物而言，現(xiàn)階段無法形成絕對的經(jīng)濟收益比較優(yōu)勢，這也導(dǎo)致了農(nóng)戶種植苜蓿的意愿不高[30]?，F(xiàn)階段考慮到苜蓿的環(huán)境比較優(yōu)勢，應(yīng)給予生態(tài)補貼，而且其力度要不少于糧食作物的補貼力度。

3.2 由評價結(jié)果論我國的食物與農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)及資源環(huán)境挑戰(zhàn)

我國精耕細作的傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)是與農(nóng)耕社會相適應(yīng)，糧食用作口糧，農(nóng)副產(chǎn)品用作生物質(zhì)燃料或農(nóng)區(qū)畜牧業(yè)飼料[31]。但隨著我國經(jīng)濟發(fā)展與城市化進程推進，我國食物結(jié)構(gòu)率先轉(zhuǎn)型。全國人均口糧從1986年207.10 kg到2014年的141.00 kg，降幅為31.9%。谷物在人均食物能量蛋白和脂肪等攝取的比重快速下降，而動物產(chǎn)品和植物油的比重快速上升。據(jù)預(yù)測，中長期內(nèi)我國人的口糧需求約為2億t食物當(dāng)量，家畜飼料需求為5億t食物當(dāng)量，所以目前我國的食物安全壓力其實主要是飼料糧的高壓[32-33]。而中國歷史上不曾有種植牧草的農(nóng)業(yè)傳統(tǒng)，目前動物性產(chǎn)品主要是通過谷物轉(zhuǎn)化而來，新增的肉類需求每年需要消耗中國大量的谷物，且需求還在不斷增長。對谷物的大量需求，不得不走上高投入高補貼的道路，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中投入大量的化肥、農(nóng)藥、農(nóng)膜、機械能源等物資[34]。一方面大量農(nóng)資的生產(chǎn)與使用，資源消耗和有害物質(zhì)排放巨大；另一方面?zhèn)鹘y(tǒng)農(nóng)業(yè)文化遺產(chǎn)瓦解，種養(yǎng)分離，谷物秸稈不能有效利用[35]，致使我國農(nóng)業(yè)各項污染形勢依然嚴峻，對大氣、土壤、水體有著顯著的負面環(huán)境效應(yīng)[1,36-37]。如果食物結(jié)構(gòu)改變而農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)不變，如王曉等[38]測算達到2007年世界平均肉類消費水平，光溫室氣體排放將比2010年增加47.8%。

雖然我國開展了測土配方施肥、農(nóng)藥零增長、秸稈資源化利用等技術(shù)措施體系，但更應(yīng)注意從根本的生產(chǎn)制度上調(diào)整農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)來適應(yīng)食物結(jié)構(gòu)的轉(zhuǎn)變。目前世界農(nóng)業(yè)發(fā)達國家的飼料大多都是牧草而非谷物，基于本研究計算結(jié)果初略估算，如果5億t食物當(dāng)量的飼料用糧中有1億t來自于苜蓿，則相對于玉米，氣候變化潛值將減少9.57×107t CO2-eq，水資源消耗將減少6.03×1010t，可吸入無機物將減少3.58×105t PM2.5-eq，淡水富營養(yǎng)化將減少9.57×107t P-eq。因此，通過調(diào)整農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)既能滿足我國食物結(jié)構(gòu)的需求，又能減少我國農(nóng)業(yè)的資源消耗與環(huán)境污染，且是最便捷最經(jīng)濟的措施。目前糧改飼等種植業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整，符合這一大戰(zhàn)略調(diào)整方向。

3.3 生命周期評價在草地農(nóng)業(yè)中的應(yīng)用展望

草地農(nóng)業(yè)由于涉及多個生產(chǎn)層次，尤其動物生產(chǎn)層對環(huán)境有著較為顯著的影響，一直是研究的熱點。生命周期評價方法在國外草地農(nóng)業(yè)環(huán)境研究中已被廣泛運用，研究對象多集中于牛肉、羊肉、牛奶3個生產(chǎn)系統(tǒng)。應(yīng)用方式可歸納為3種主要類型，即用于分析某種草畜產(chǎn)品生產(chǎn)全過程的一項或多項環(huán)境影響[39]；或者是對相同草畜產(chǎn)品不同生產(chǎn)模式的環(huán)境影響比較，如比較傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)和有機農(nóng)業(yè)在環(huán)境影響上的差異[40-42]；此外還有構(gòu)建相同的比較基準，來比較不同草畜產(chǎn)品的環(huán)境影響差異[43]。

目前國內(nèi)運用生命周期評價來分析草地農(nóng)業(yè)系統(tǒng)的研究還相對較少，主要的限制性因素是還缺少草地農(nóng)業(yè)領(lǐng)域相應(yīng)的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。草業(yè)生產(chǎn)所需的草種、農(nóng)藥、化肥、添加飼料等各項農(nóng)資，其生產(chǎn)過程中的資源消耗和環(huán)境排放，牧草種植田間排放，草業(yè)機械的消耗與排放等，還沒有系統(tǒng)全面的研究數(shù)據(jù)。其次，生命周期評價最初來源于工業(yè)生產(chǎn)，相對而言資源消耗、大氣、水體等方面的特征化指標，對于草地農(nóng)業(yè)適用。但對于土壤、生物多樣性的影響，目前還沒有較為成熟的特征化方案，需要進一步補充。另外由于草地農(nóng)業(yè)是生物體的再生產(chǎn)，自然環(huán)境因素不可控，投入相同的物料，不一定會獲得同等的收獲，地域性及時效性特點較強，生產(chǎn)過程、系數(shù)分配等也沒有工業(yè)生產(chǎn)復(fù)雜，這都需要生命周期評價方法在草地農(nóng)業(yè)應(yīng)用時加以注意。最后，國外草地農(nóng)業(yè)生產(chǎn)主體多是農(nóng)場或大公司，與我國小農(nóng)生產(chǎn)占據(jù)較大比重有著顯著不同，因而存在生產(chǎn)者從業(yè)素質(zhì)不齊，操作差異大，環(huán)境保護參與意愿弱等特點，對生命周期評價的數(shù)據(jù)獲取、真?zhèn)舞b別等提出了較高要求，需要加以特別關(guān)注。

4 結(jié)論

本研究使用生命周期評價方法，計算了甘肅省民勤縣2014與2015年在農(nóng)戶水平生產(chǎn)1 kg玉米籽粒與1 kg紫花苜蓿鮮草的資源消耗與環(huán)境影響，并對比分析了1個食物當(dāng)量的玉米籽粒與1個食物當(dāng)量的紫花苜蓿鮮草生產(chǎn)的資源消耗與環(huán)境影響。主要結(jié)論如下:

1)玉米籽粒生產(chǎn)采用高投入高回報的模式，生產(chǎn)中需投入大量的農(nóng)資，耕作措施也較為復(fù)雜，都產(chǎn)生著顯著的負面環(huán)境效應(yīng)。同時玉米的秸稈處理過程，更是重要的大氣環(huán)境污染源。而紫花苜蓿生產(chǎn)中的農(nóng)資投入較少，耕作相對簡單，并且是營養(yǎng)體生產(chǎn)，避免了廢棄物處理過程，因而資源消耗與環(huán)境影響明顯減輕。

2)以功用單位衡量，紫花苜蓿生產(chǎn)的資源消耗與環(huán)境影響相對于玉米具有絕對的比較優(yōu)勢。相同食物當(dāng)量紫花苜蓿生產(chǎn)的一次性能源消耗、水資源消耗、礦物和化石資源消耗、氣候變化潛值、可吸入無機物、光化學(xué)臭氧合成、環(huán)境酸化潛值、淡水富營養(yǎng)化、生態(tài)毒性分別僅為玉米籽粒的20.50%、25.43%、21.08%、12.99%、6.98%、11.15%、14.76%、12.31%和18.58%。

3)綜合考慮到紫花苜蓿的經(jīng)濟-生態(tài)比較優(yōu)勢，目前首先應(yīng)給予其至少不低于玉米的種植補貼。而如果將我國的部分玉米種植改為苜蓿種植，則既能滿足我國未來飼料與食物結(jié)構(gòu)需求，又能顯著減少農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的資源消耗與環(huán)境污染，且是最便捷、最經(jīng)濟的措施。

4)減少我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的環(huán)境污染，一方面需要技術(shù)措施體系的不斷進步，但更應(yīng)關(guān)注根本的農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)等戰(zhàn)略方向問題。

References：

[1] Ministry of Agriculture of the People’s Republic of China. Ministry of Agriculture’s Opinions and Implementation on Preven-tion and Control of Agricultural Non-point Source Pollution[EB/OL]. (2015-04-13)[2016-11-08]. http://www.moa.gov.cn/zwllm/zwd-t/201504/t20150413_4524372.htm. 中華人民共和國農(nóng)業(yè)部. 農(nóng)業(yè)部關(guān)于打好農(nóng)業(yè)面源污染防治攻堅戰(zhàn)的實施意見[EB/OL]. (2015-04-13)[2016-11-08]. http://www.moa.gov.cn/zwllm/zwdt/201504/t20150413_4524372.htm.

[2] Chen Q, Sipil?inen T, Sumelius J. Assessment of agri-environmental externalities at regional levels in finland. Sustainability, 2014, 6(6): 3171-3191.

[3] Bélanger V, Vanasse A, Parent D,etal. Development of agri-environmental indicators to assess dairy farm sustainability in Quebec, Eastern Canada. Ecological Indicators, 2012, (23): 421-430.

[4] Cai Y Q, Yang X. Study on evaluation of agricultural and ecological environment quality. Ecological Economy, 2013, (2): 175-177. 蔡玉秋, 楊鑫. 農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評價問題研究. 生態(tài)經(jīng)濟, 2013, (2): 175-177.

[5] Bockstaller C, Guichard L, Makowski D,etal. Agri-environmental Indicators to Assess Cropping and Farming Systems: A Review, Sustainable Agriculture[M]. Berlin: Springer Netherlands, 2009: 725-738.

[6] International Organization for Standardization (ISO). EN ISO 14040, Environment Management-Life Cycle Assessment-Principles and Framework[S]. 2006.

[7] Soussana J F. Research priorities for sustainable agri-food systems and life cycle assessment. Journal of Cleaner Production, 2014, 73(12): 19-23.

[8] Yi X X, Pan J Y, Chen H,etal. Application of life cycle assessment in agricultural and industrial food products. Hubei Agricultural Sciences, 2013, (7): 1493-1498. 易湘茜, 潘劍宇, 陳華, 等. 生命周期評價在農(nóng)副產(chǎn)品和食品工業(yè)中的應(yīng)用. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, (7): 1493-1498.

[9] Ma X, Wang H T. Research and application progress of life cycle assessment in China. Chemical Engineering & Equipment, 2015, (2): 164-166. 馬雪, 王洪濤. 生命周期評價在國內(nèi)的研究與應(yīng)用進展分析. 化學(xué)工程與裝備, 2015, (2): 164-166.

[10] Ren J Z, Hou F J. Change traditional thinking about food grain production and use food equivalent in yield measurement. Acta Prataculturae Sinica, 1999, 12(8): 55-75. 任繼周, 侯扶江. 改變傳統(tǒng)糧食觀, 試行食物當(dāng)量. 草業(yè)學(xué)報, 1999, 12(8): 55-75.

[11] People’s Government of Minqin County. Statistical Communique on Citizen’s Economic and Social Development of Minqin County in 2014[EB/OL]. (2015-09-11)[2016-11-08]. http://61.178.185.70:8888/pub/mqxzfxxgk/gkml/jjskfztjxx/25154.htm. 民勤縣人民政府. 2014年民勤縣國民經(jīng)濟和社會發(fā)展統(tǒng)計公報[EB/OL]. (2015-09-11)[2016-11-08]. http://61.178.185.70:8888/pub/mqxzfxxgk/gkml/jjskfztjxx/25154.htm.

[12] Zhang G, Lu F, Huang Z G,etal. Estimations of application dosage and greenhouse gas emission of chemical pesticides in staple crops in China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(9): 2875-2883. 張國, 逯非, 黃志剛, 等. 我國主糧作物的化學(xué)農(nóng)藥用量及其溫室氣體排放估算. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2016, 27(9): 2875-2883.

[13] Shang J, Yang G, Yu F W. Agricultural greenhouse gases emissions and influencing factors in China. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2015, 23(3): 354-363. 尚杰, 楊果, 于法穩(wěn). 中國農(nóng)業(yè)溫室氣體排放量測算及影響因素研究. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2015, 23(3): 354-363.

[14] Min J S, Hu H. Calculation of greenhouse gases emission from agricultural production in China. China Population: Resources and Environment, 2012, 22(7): 21-27. 閔繼勝, 胡浩. 中國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)溫室氣體排放量的測算. 中國人口: 資源與環(huán)境, 2012, 22(7): 21-27.

[15] Fu M L, Ding Y, Yin H,etal. Characteristics of agricultural tractors emissions under real-world operating cycle. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013, 29(6): 42-48. 付明亮, 丁焰, 尹航, 等. 實際作業(yè)工況下農(nóng)用拖拉機的排放特性. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2013, 29(6): 42-48.

[16] Duan Z Y, Li Y E, Wan Y F,etal. Emission of greenhouse gases for spring maize on different fertilizer treatments. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2014, 30(24): 216-224. 段智源, 李玉娥, 萬運帆, 等. 不同氮肥處理春玉米溫室氣體的排放. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2014, 30(24): 216-224.

[17] Huang G H, Chen G X, Wu J,etal. N2O and CH4fluxes from typical upland fields in northeast China. Chinese Journal of Applied Ecology, 1995, 6(4): 383-386. 黃國宏, 陳冠雄, 吳杰, 等. 東北典型旱作農(nóng)田N2O和CH4排放通量研究. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 1995, 6(4): 383-396.

[18] Yang Y Y, Gao Z L, Wang X J. Impacts of organic and inorganic fertilizations on alfalfa yield, soil nitrate and greenhouse gas emissions. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(3): 822-828. 楊園園, 高志嶺, 王雪君. 有機、無機氮肥施用對苜蓿產(chǎn)量、土壤硝態(tài)氮和溫室氣體排放的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2016, 27(3): 822-828.

[19] Ge Y S, Liu H K, Ding Y,etal. Experimental study on characteristics of emissions and fuel consumption for combines. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013, 29(19): 41-47. 葛蘊珊, 劉紅坤, 丁焰, 等. 聯(lián)合收割機排放和油耗特性的試驗研究. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2013, 29(19): 41-47.

[20] Bi Y Y. Study on Straw Resources Evaluation and Utilization in China[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2010. 畢于運. 秸稈資源評價與利用研究[D]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2010.

[21] Peng L Q, Zhang Q, He K B. Emission inventory of atmospheric pollutants from open burning of crop residues in China based on a national questionnaire. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(8): 1109-1118. 彭立群, 張強, 賀克斌. 基于調(diào)查的中國秸稈露天焚燒污染物排放清單. 環(huán)境科學(xué)研究, 2016, 29(8): 1109-1118.

[22] Wang R F, Zhang J W, Dong S T,etal. Present situation of maize straw resource utilization and its effect in main maize production regions of China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2011, 22(6): 1504-1510. 王如芳, 張吉旺, 董樹亭, 等. 我國玉米主產(chǎn)區(qū)秸稈資源利用現(xiàn)狀及其效果. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2011, 22(6): 1504-1510.

[23] Cao G L, Zhang X Y, Wang Y Q,etal. Emission inventories of primary particles and pollutant gases for China. Chinese Science Bulletin, 2007, 52(15): 1826-1831. 曹國良, 張小曳, 王亞強, 等. 中國區(qū)域農(nóng)田秸稈露天焚燒排放量的估算. 科學(xué)通報, 2007, 52(15): 1826-1831.

[24] Kong S F, Bai Z P, Lu B. Comparative analysis on emission factors of carbonaceous components in PM2.5and PM10from domestic fuels combustion. China Environmental Science, 2014, 34(11): 2749-2756. 孔少飛, 白志鵬, 陸炳. 民用燃料燃燒排放PM2.5和PM10中碳組分排放因子對比. 中國環(huán)境科學(xué), 2014, 34(11): 2749-2756.

[25] Liu X L, Wang H T, Chen J,etal. Method and basic model for development of Chinese reference life cycle database. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010, 30(10): 2136-2144. 劉夏璐, 王洪濤, 陳建, 等. 中國生命周期參考數(shù)據(jù)庫的建立方法與基礎(chǔ)模型. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2010, 30(10): 2136-2144.

[26] Hou P, Wang H T, Zhu Y G,etal. Chinese scarcity factors of resources/energy and their application in life cycle assessment. Journal of Natural Resources, 2012, 27(9): 1572-1579. 侯萍, 王洪濤, 朱永光, 等. 中國資源能源稀缺度因子及其在生命周期評價中的應(yīng)用. 自然資源學(xué)報, 2012, 27(9): 1572-1579.

[27] Shi Z Z, Wang M L. Input and output comparison between alfalfa and its competitive crops. Pratacultural Science, 2013, 30(8): 1259-1265. 石自忠, 王明利. 苜蓿與競爭農(nóng)作物投入產(chǎn)出的比較. 草業(yè)科學(xué), 2013, 30(8): 1259-1265.

[28] Liu H F, Nan Z B, Tang Z,etal. Comparison of economic benefit of alfalfa, wheat and maize-A case study in Gansu Province. Pratacultural Science, 2016, 33(5): 990-995. 劉會芳, 南志標, 唐增, 等. 苜蓿、小麥、玉米經(jīng)濟效益比較. 草業(yè)科學(xué), 2016, 33(5): 990-995.

[29] Sun Q Z, Yu Z, Xu C C. Urgency of further developing alfalfa industry in China. Pratacultural Science, 2012, 29(2): 314-319. 孫啟忠, 玉柱, 徐春城. 我國苜蓿產(chǎn)業(yè)亟待振興. 草業(yè)科學(xué), 2012, 29(2): 314-319.

[30] Li X, Xiu C B. Empirical research on farmers and herdsmen’ willingness of planting alfalfa and its influential factors in Inner Mongolia. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2015, 29(5): 30-35. 李新, 修長柏. 農(nóng)牧民苜蓿種植行為選擇意愿影響因素實證研究——基于內(nèi)蒙古386戶微觀調(diào)查數(shù)據(jù). 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2015, 29(5): 30-35.

[31] Xu G, Ren J Z, Han J M,etal. Divisions of China’s animal husbandry cultural heritage and their corresponding features. Agricultural History of China, 2015, (2): 131-136. 胥剛, 任繼周, 韓建民, 等. 中國畜牧業(yè)文化遺產(chǎn)的區(qū)域劃分及其簡要特征. 中國農(nóng)史, 2015, (2): 131-136.

[32] Ren J Z, Lin H L, Hou X Y. Developing the agro-grassland system to insure food security of China. Scientia Agricultura Sinica, 2007, 40(3): 614-621. 任繼周, 林慧龍, 侯向陽. 發(fā)展草地農(nóng)業(yè)確保中國食物安全. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2007, 40(3): 614-621.

[33] Ren J Z. China’s traditional agricultural structure must change——worries about 9 years of continuous growth of grain. Acta Prataculturae Sinica, 2013, 22(3): 1-5. 任繼周. 我國傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)不改變不行了——糧食九連增后的隱憂. 草業(yè)學(xué)報, 2013, 22(3): 1-5.

[34] Zhang F S, Wang J Q, Zhang W F,etal. Nutrient use efficiencies of major cereal crops in China and measures for improvement. Acta Pedologica Sinica, 2008, 45(5): 915-924. 張福鎖, 王激清, 張衛(wèi)峰, 等. 中國主要糧食作物肥料利用率現(xiàn)狀與提高途徑. 土壤學(xué)報, 2008, 45(5): 915-924.

[35] Li W H, Zhu Y Y, Yin W L,etal. Strategic Research on the Protection and Development of the Important Agricultural Heritage in China[M]. Beijing: Science Press, 2016: 273-275. 李文華, 朱有勇, 尹偉倫, 等.中國重要農(nóng)業(yè)文化遺產(chǎn)保護與發(fā)展戰(zhàn)略研究[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2016: 273-275.

[36] Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China. China Environmental Status Bulletin of 2015[EB/OL]. (2016-06-02)[2016-11-08]. http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201606/t20160602_353138.htm. 中華人民共和國環(huán)境保護部. 2015中國環(huán)境狀況公報[EB/OL]. (2016-06-02)[2016-11-08].http://www.moa.gov.cn/zwllm/zwdt-/201504/t20150413_4524372.htm.

[37] Zhang X Y, Sun J Y, Wang Y Q,etal. Factors contributing to haze and fog in China. Chinese Science Bulletin, 2013, 58(13): 1178-1187. 張小曳, 孫俊英, 王亞強, 等. 我國霧霾成因及其治理的思考. 科學(xué)通報, 2013, 58(13): 1178-1187.

[38] Wang X, Qi Y. Impact of diet structure change on agricultural greenhouse gas emissions in China. China Environmental Science, 2013, 33(10): 1876-1883. 王曉, 齊曄. 我國飲食結(jié)構(gòu)變化對農(nóng)業(yè)溫室氣體排放的影響. 中國環(huán)境科學(xué), 2013, 33(10): 1876-1883.

[39] Wiedemann S, McGahan E, Murphy C,etal. Resource use and environmental impacts from beef production in eastern Australia investigated using life cycle assessment. Animal Production Science, 2015, 56(5): 882-894.

[40] De Vries M, Van Middelaar C E, De Boer I J M. Comparing environmental impacts of beef production systems: A review of life cycle assessments. Livestock Science, 2015, 178: 279-288.

[41] Guerci M, Knudsen M T, Bava L,etal. Parameters affecting the environmental impact of a range of dairy farming systems in Denmark, Germany and Italy. Journal of Cleaner Production, 2013, 54: 133-141.

[42] Venkat K. Comparison of twelve organic and conventional farming systems: a life cycle greenhouse gas emissions perspective. Journal of Sustainable Agriculture, 2012, 36(6): 620-649.

[43] Nijdam D, Rood T, Westhoek H. The price of protein: Review of land use and carbon footprints from life cycle assessments of animal food products and their substitutes. Food Policy, 2012, 37(6): 760-770.

Use of life cycle assessment methodology to compare environmental impacts of the same food equivalent for corn and alfalfa production

XU Gang1, WANG Jin-Xian2, LIN Hui-Long1*, REN Ji-Zhou1, CHEN Lei1, CUI Xia3

1.StateKeyLaboratoryofGrasslandAgro-ecosystems,CollegeofPastoralAgricultureScienceandTechnology,LanzhouUniversity,Lanzhou730020,China; 2.SanleiTownGovernmentofGansuProvince,Minqin733399,China; 3.KeyLaboratoryofWesternChina’sEnvironmentalSystems(MinistryofEducation),CollegeofEarthandEnvironmentalSciences,LanzhouUniversity,Lanzhou730000,China

The study used life cycle assessment (LCA) methodology to calculate environmental impacts of producing 1 kg of corn and 1 kg of alfalfa for animal feed, from agricultural raw materials, including cultivation and other aspects of on farm production and associated transport. Data used are for the years 2014 and 2015. The calculation predicts how structural adjustment to crop production patterns will affect China’s environment. In addition, the life cycle environmental impact differences between production of 1 food equivalent unit (FEU) of corn and alfalfa were compared with calculations based on protein and energy content. It was found that life cycle environmental impacts of 1 kg of corn and 1 kg of alfalfa, respectively, were 9.35 and 1.22 MJ of primary energy demand (PED), 889.33 and 144.37 kg of water use (WU), 0.13 and 0.02 kg antimony-eq of depletion of abiotic resources (DAR), 1.21 and 0.10 kg CO2-eq of global warming potential (GWP), 4.23 and 0.19 g PM2.5-eq of respiratory inorganics (RI), 2.41 and 0.17 g NMVOC-eq of photochemical oxidant formation potential (POFP), 0.00855 and 0.00080 kg SO2-eq of acidification potential (AP), 1.20 and 0.09 kg P-eq of freshwater eutrophication potential (FEP), and 0.0126 and 0.0015 CTU of ecotoxicity. Meanwhile, life cycle environmental impacts of 1 FEU alfalfa compared to corn are: PED 20.50%, WU 25.43%, DAR 21.08%, GWP 12.99%, RI 6.98%, POFP 11.15%, AP 14.76%, FEP 12.31%, and ecotoxicity 18.58%. In view of the ecological and economic superiority of alfalfa, subsidies no less than those for other grains should be given. Moreover, agricultural reform such as shifting corn production to alfalfa, cannot only help meet China’s food requirements internally, but also is a convenient and economical way to reduce the resource consumption and environmental pollution in agricultural production. This study provides a scientific basis for a policy to shift from grain to forage production in China.

life cycle assessment; corn; alfalfa; food equivalent unit; ago-grassland; agricultural structure

2016-11-08；改回日期：2016-12-26

草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點實驗室重點項目(SKLGAE201502)和國家自然科學(xué)基金(41401472)資助。

胥剛(1982-)，男，四川西充人，實驗師，博士。E-mail:xug02@163.com*通信作者Corresponding author. E-mail: linhuilong@lzu.edu.cn

10.11686/cyxb2016423 http://cyxb.lzu.edu.cn

胥剛, 王進賢, 林慧龍, 任繼周, 陳磊, 崔霞. 基于生命周期評價的相同食物當(dāng)量玉米與紫花苜蓿生產(chǎn)環(huán)境影響比較研究. 草業(yè)學(xué)報, 2017, 26(3): 33-43.

XU Gang, WANG Jin-Xian, LIN Hui-Long, REN Ji-Zhou, CHEN Lei, CUI Xia. Use of life cycle assessment methodology to compare environmental impacts of the same food equivalent for corn and alfalfa production. Acta Prataculturae Sinica, 2017, 26(3): 33-43.